4.1. Effects of ash loading over ei

4.1. Effects of ash loading over eight years on forest floor acid-base status
Even under low ash loading, forest floor exchangeable base cation concentrations, pH, and base saturation increased within a year of application. The unstable nature and fineness of the ash particulates likely explain their high solubility and in turn, the rapid soil response (Nieminen et al., 2005: Perkiomaki and Fritze, 2002; Steenari et al., 1999a) despite the relatively low elemental composition of the applied ash compared to published values (Augusto et al., 2008). Also, the intrinsically low pH of the forest floor may account for its significant response because a large proportion of acidity could be replaced. The increased concentration of charge (or activity) in base cations in forest floor solution after ash application has clearly favored a large mass effect which led to a substantial of H+ adsorbed on exchange sites that arise from the dissociation of carboxylic (COOH) and phenolic(COH) functional groups at the surface of humic and fulvic acids (Evans, 1989).
The relationship between ash loading and changes in individual nutrient concentrations varied with chemical kinetics and time since application. Potassium in wood ashes forms highly soluble salts and oxides (Steenari al.. 1999b).It is therefore quickly released following precipitation events (Nieminen et al.,2005) Hence, forest floor Kexch concentration increased linearly and rapidly following ash loading. Because of its lower energy of adsorption (it is monovalent and has a relatively large hydrated ionic radius), K+ tends compete less for exchange sites compared to the divalent and smaller radii base cations Ca2+ and Mg2+ unless K+ has a very high concentration of charge in the solution. Therefore, we expected Kexch concentration following ash application to recede, within the study period, to values similar to the control. However, differences in forest floor Kexch concentration among ash loads remained more or less stable over the eight year study. It on is possible that a relatively tight cycling of K+ by the stand helped maintain its activity in the soil solution to a level that was sufficient to preserve the initially rapid gains in Kexch. However, the proportion of exchangeable sites occupied by K+ decreased rapidly as indicated by the comparable K saturation among treatments five years following application. On the one hand, Ca is the most abundant base cation in ash (Augusto et al, 2008, Table 1). Its dominant form is Ca carbonate (CaCO3), which forms from oxides (CaO) when ashes are exposed to water and co2 (Steenari et al. 1999a), The solubility of CaCO3 increases exponentially with decreasing pH, meaning that solubilization of Ca from CaCo3 is promoted if solution pH in the vicinity of ash particulates decreases sufficiently (Nieminen et al 2005: Steenari et al., 1999b). On the other hand, Mg in ash is mostly present as Mg oxides, which are chemically stable (Steenari et al.. 1999a) Also, ash concentrations of Mg are generally much lower than those of Ca (Jacobson e al 2004), more than 16 times in the case of our study (Table 1). Thus, the liming effect of ash comes from its CaCo3 and, to a lesser extent MgCO3 content (Pitman, 2006) and takes place over a number of years (Reid and atmough, 2014). In our study, Carxch and Ca saturation in the forest floor increased over time in response to the progressive dissolution of CaCO3 but the lowest ash treatment initially caused a proportionally higher increase in forest floor Caexch compared to the higher treatment. This nonlinear relationship suggests some control of solution pH on Ca release from ash particulates (Steenari et al.,1999a) and under the 8 Mg ha t ash treatment. An increase in solution pH may have initially reduced the rate of dissolution of carbonates in the ash. Ludwig et al. (2002) reported that most of the added Ca from ash in a German pine stand (Pinus sylvestris) was still found in insoluble forms in the forest floor as much as nineteen months following application.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

4.1. ผลของเถ้าโหลดกว่าแปดปีในป่าชั้นสถานะกรดเบส แม้ภายใต้เถ้าต่ำ โหลด ป่าชั้นรกฐานสามารถเปลี่ยนความเข้มข้น pH และความอิ่มตัวฐานเพิ่มขึ้นภายในหนึ่งปีของการประยุกต์ใช้ ธรรมชาติที่ไม่เสถียรและความละเอียดของอนุภาคเถ้ามักอธิบายการละลายสูง และในทางกลับกัน รวดเร็วดินตอบสนอง (Nieminen et al. 2005: Perkiomaki และ Fritze, 2002 Steenari et al. 1999a) แม้ มีองค์ประกอบธาตุค่อนข้างต่ำของ ash ใช้เปรียบเทียบกับค่าเผยแพร่ (Augusto et al. 2008) ยัง ค่า pH ความต่ำของพื้นป่าอาจบัญชีสำหรับการตอบสนองที่สำคัญเนื่องจากสามารถเปลี่ยนสัดส่วนขนาดใหญ่ของ เพิ่มความเข้มข้นของประจุ (หรือกิจกรรม) ในแคทไอออนฐานในป่าชั้นโซลูชันหลังจากที่แอพลิเคชันอย่างชัดเจนมีที่ชื่นชอบผลมีมวลขนาดใหญ่ซึ่งนำไปสู่ความสำคัญของ H + ซับบนไซต์การแลกเปลี่ยนที่เกิดขึ้นจาก dissociation carboxylic (COOH) และหมู่ phenolic(COH) ที่พื้นผิวของฮิวมิค และกรดฟุลวิ (อีแวนส์ 1989) ความสัมพันธ์ระหว่างเถ้าการโหลดและการเปลี่ยนแปลงในแต่ละความเข้มข้นของสารอาหารแตกต่างกัน มีจลนพลศาสตร์เคมีและเวลาตั้งแต่แอพลิเคชัน โพแทสเซียมในเถ้าเป็นเกลือที่ละลายน้ำสูงและออกไซด์ (Steenari al.. 1999b) มันดังได้อย่างรวดเร็วปล่อยต่อเหตุการณ์ฝน (Nieminen et al. 2005) ดังนั้น ผืนป่า Kexch ความเข้มข้นเพิ่มขึ้นเชิงเส้น และรวดเร็วต่อการโหลดแอช เนื่องจากพลังงานลดการดูดซับ (monovalent และรัศมีไอออนชุ่มชื้นค่อนข้างมาก), K + มีแนวโน้มแข่งขันน้อยสำหรับไซต์แลกเปลี่ยนเมื่อเทียบกับตัว divalent และรัศมีเล็กฐานแคทไอออน Ca2 + และ Mg2 + ถ้า K + มีความเข้มข้นสูงมากค่าใช้จ่ายในการแก้ปัญหา ดังนั้น เราคาดว่าความเข้มข้น Kexch ต่อเถ้าประยุกต์ทดถอย ภายในรอบระยะเวลาการศึกษา ค่าคล้ายกับตัวควบคุม อย่างไรก็ตาม ความแตกต่างในความเข้มข้น Kexch ชั้นป่าระหว่างโหลดเถ้ายังคงมีเสถียรภาพน้อยกว่าแปดปีการศึกษา บนได้ว่า เครื่องแน่นขี่จักรยานของ K + โดยขาตั้งช่วยรักษากิจกรรมการละลายในดินให้อยู่ในระดับที่เพียงพอเพื่อรักษากำไรอย่างรวดเร็วเริ่มต้นใน Kexch อย่างไรก็ตาม สัดส่วนของเว็บไซต์แลกเปลี่ยนโดย K + ลดลงอย่างรวดเร็วตามที่ระบุ โดยอิ่มตัว K เปรียบเทียบระหว่างรักษาห้าปีต่อแอพลิเคชัน ในด้านหนึ่ง Ca เป็นรกฐานสุดในเถ้า (Augusto et al, 2008 ตารางที่ 1) รูปแบบที่โดดเด่นคือ Ca คาร์บอเนต (CaCO3), ซึ่งรูปแบบจากออกไซด์ (CaO) เมื่อขี้เถ้าจะสัมผัสกับน้ำและ co2 (Steenari et al. 1999a), ละลายของ CaCO3 เพิ่มขึ้นชี้แจง ด้วยค่า pH ที่ลดลง ซึ่งหมายความ ว่า solubilization ของ Ca จาก CaCo3 เป็น promoted ถ้าละลาย pH ใกล้เถ้าฝุ่นละอองลดลงพอสมควร (Nieminen et al 2005: Steenari et al. 1999b) คง Mg ในเถ้าเป็นส่วนใหญ่ปัจจุบันมก.ออกไซด์ ซึ่งเป็นสารเคมีที่มีเสถียรภาพ (Steenari et al.. 1999a) ยัง เถ้าความเข้มข้นของ Mg มีโดยทั่วไปต่ำกว่าของ Ca (อย่างเพียงพอ e al 2004), มากกว่า 16 ครั้งในกรณีศึกษาของเรา (ตารางที่ 1) ดังนั้น ผล liming ของเถ้ามา จากของ CaCo3 และ ในระดับน้อยเนื้อหา MgCO3 (พิทแมน 2006) และเกิดขึ้นมากกว่าจำนวนปี (Reid และ atmough, 2014) ในการศึกษาของเรา ความอิ่มตัวของ Carxch และ Ca ในพื้นป่าเพิ่มช่วงเวลาในการสลายตัวของ CaCO3 ก้าวหน้า แต่การรักษาเถ้าต่ำเริ่มเกิดการเพิ่มสูงกว่าในผืนป่า Caexch เมื่อเทียบกับการรักษาสูง ความสัมพันธ์เชิงเส้นนี้แนะนำบางอย่างควบคุมสารละลาย pH บน Ca ออก จากอนุภาคเถ้า (Steenari et al. 1999a) และภาย ใต้ 8 มก.ฮา t เถ้ารักษา การเพิ่มขึ้นของสารละลาย pH อาจได้เริ่มลดลงอัตราการสลายตัวของคาร์บอเนตใน ash ลุดวิก et al. (2002) รายงานว่า ส่วนใหญ่ของ Ca เพิ่มจากเถ้าในเป็นไม้สนเยอรมันเด่น (Pinus อิน) ยังคงพบในแบบฟอร์มที่ไม่ละลายน้ำในผืนป่าเป็นเก้าเดือนต่อไปนี้แอพลิเคชัน

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

4.1 ผลกระทบของการโหลดเถ้ากว่าแปดปีในพื้นป่าสถานะกรดเบส
แม้ภายใต้การโหลดเถ้าต่ำพื้นป่าที่แลกเปลี่ยนความเข้มข้นของไอออนบวกฐาน pH และความอิ่มตัวของฐานเพิ่มขึ้นภายในหนึ่งปีของการประยุกต์ใช้ ธรรมชาติที่ไม่แน่นอนและความวิจิตรของอนุภาคเถ้ามีแนวโน้มที่จะอธิบายการละลายของพวกเขาสูงและในทางกลับกันการตอบสนองของดินอย่างรวดเร็ว (Nieminen, et al, 2005:.. Perkiomaki และ Fritze 2002; Steenari, et al, 1999a) แม้จะมีธาตุองค์ประกอบที่ค่อนข้างต่ำของ เถ้านำไปใช้เมื่อเทียบกับค่าตีพิมพ์ (Augusto et al., 2008) นอกจากนี้ยังมีค่า pH ต่ำภายในของพื้นป่าอาจบัญชีสำหรับการตอบสนองอย่างมีนัยสำคัญเนื่องจากเป็นสัดส่วนใหญ่ของความเป็นกรดจะถูกแทนที่ ความเข้มข้นที่เพิ่มขึ้นของค่าใช้จ่าย (หรือกิจกรรม) ในไพเพอร์ฐานในการแก้ปัญหาพื้นป่าหลังจากการประยุกต์ใช้เถ้าได้รับการสนับสนุนผลมวลขนาดใหญ่ซึ่งนำไปสู่การที่สำคัญของ H + ดูดซับบนเว็บไซต์แลกเปลี่ยนที่เกิดขึ้นจากการแยกตัวออกจากคาร์บอกซิ (COOH) และฟีนอล (อย่างชัดเจน COH) การทำงานเป็นกลุ่มที่พื้นผิวของกรดฮิวมิคและฟุลวิค (อีแวนส์, 1989) ได้.
ความสัมพันธ์ระหว่างการโหลดเถ้าและการเปลี่ยนแปลงในความเข้มข้นของสารอาหารที่แตกต่างกันของแต่ละบุคคลด้วยจลนพลศาสตร์เคมีและเวลาตั้งแต่การสมัคร โพแทสเซียมในรูปแบบขี้เถ้าไม้เกลือที่ละลายน้ำสูงและออกไซด์ (Steenari อัล .. 1999b) มันจึงถูกปล่อยออกมาได้อย่างรวดเร็วต่อไปนี้เกิดฝน (Nieminen et al., 2005) ดังนั้นพื้นป่าเข้มข้น Kexch เพิ่มขึ้นเป็นเส้นตรงอย่างรวดเร็วและต่อไปนี้โหลดเถ้า เนื่องจากการใช้พลังงานที่ลดลงของการดูดซับ (มันเป็น monovalent และมีขนาดค่อนข้างใหญ่รัศมีอิออนไฮเดรท), K + มีแนวโน้มการแข่งขันน้อยสำหรับเว็บไซต์แลกเปลี่ยนเมื่อเทียบกับ divalent และขนาดเล็กฐานรัศมีไพเพอร์ Ca2 + และ Mg2 + เว้นแต่ K + มีความเข้มข้นที่สูงมากของค่าใช้จ่ายใน การแก้ไขปัญหา. ดังนั้นเราจึงคาดว่าต่อไปนี้ความเข้มข้นของแอพลิเคชัน Kexch เถ้าลดลงภายในระยะเวลาการศึกษากับค่าคล้ายกับการควบคุม อย่างไรก็ตามความแตกต่างในพื้นป่าเข้มข้น Kexch หมู่โหลดเถ้ายังคงมากหรือน้อยมีเสถียรภาพมากกว่าการศึกษาแปดปี มันเกี่ยวกับความเป็นไปได้ว่าการขี่จักรยานที่ค่อนข้างตึงตัวของ K + โดยยืนช่วยรักษากิจกรรมในสารละลายดินให้อยู่ในระดับที่เพียงพอที่จะรักษากำไรอย่างรวดเร็วครั้งแรกใน Kexch อย่างไรก็ตามสัดส่วนของเว็บไซต์แลกเปลี่ยนที่ถูกครอบครองโดย k + ลดลงอย่างรวดเร็วตามที่ระบุโดยเทียบเคียง K อิ่มตัวท่ามกลางการรักษาห้าปีโปรแกรมประยุกต์ต่อไป ในมือข้างหนึ่ง, Ca เป็นไอออนบวกฐานมากที่สุดในเถ้า (ออกัส, et al, 2008 ตารางที่ 1) รูปแบบที่โดดเด่นของมันคือ Ca คาร์บอเนต (CaCO3) ซึ่งรูปแบบจากออกไซด์ (CaO) เมื่อขี้เถ้ามีการสัมผัสกับน้ำและ CO2 (Steenari et al. 1999a) ที่ละลายของ CaCO3 เพิ่มขึ้นชี้แจงกับการลดค่า pH, ความหมายการละลายของ Ca จาก CaCo3 ว่า หากได้รับการส่งเสริมการแก้ปัญหาค่า pH ในบริเวณใกล้เคียงของอนุภาคเถ้าลดลงพอสมควร (Nieminen et al, 2005:. Steenari, et al, 1999b) บนมืออื่น ๆ , Mg ในเถ้าเป็นส่วนใหญ่ปัจจุบันเป็น Mg ออกไซด์ซึ่งเป็นสารเคมีที่มีเสถียรภาพ (Steenari et al, 1999a .. ) นอกจากนี้ความเข้มข้นของเถ้ามิลลิกรัมโดยทั่วไปมักจะต่ำกว่าของแคลิฟอร์เนีย (Jacobson E อัล 2004) มากกว่า 16 ครั้งในกรณีของการศึกษาของเรา (ตารางที่ 1) ดังนั้นผลกระทบของเถ้าปูนมาจาก CaCo3 และในระดับที่น้อยกว่าเนื้อหา MgCO3 (Pitman, 2006) และจะเกิดขึ้นมากกว่าจำนวนของปี (เรดและ atmough 2014) ในการศึกษาของเรา Carxch และ Ca อิ่มตัวในพื้นป่าที่เพิ่มขึ้นในช่วงเวลาในการตอบสนองการสลายตัวความก้าวหน้าของ CaCO3 แต่การรักษาเถ้าต่ำสุดครั้งแรกที่เกิดจากการเพิ่มขึ้นของสัดส่วนที่สูงขึ้นในพื้นป่า Caexch เมื่อเทียบกับการรักษาที่สูงขึ้น ความสัมพันธ์นี้ไม่เชิงเส้นที่แสดงให้เห็นการควบคุมบางส่วนของการแก้ปัญหาค่า pH ในรุ่น Ca จากฝุ่นละอองเถ้า (Steenari et al., 1999a) และอยู่ภายใต้ 8 Mg ฮ่า T รักษาเถ้า การเพิ่มขึ้นในการแก้ปัญหาค่า pH อาจจะลดลงครั้งแรกอัตราการสลายตัวของคาร์บอเนตในเถ้า ลุดวิก et al, (2002) รายงานว่าส่วนใหญ่ของ Ca เพิ่มจากเถ้าในสนเยอรมันยืน (Pinus sylvestris) ก็ยังคงพบในรูปแบบที่ไม่ละลายในพื้นป่ามากที่สุดเท่าที่เก้าเดือนโปรแกรมประยุกต์ต่อไป

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

4.1 . ผลของเถ้าโหลดกว่าแปดปีในป่า - สถานะพื้นแม้ภายใต้น้ำหนักบรรทุกเถ้าต่ำ ป่าพื้นฐานการแลกเปลี่ยนระดับ pH และความอิ่มตัวเบสเพิ่มขึ้นภายในหนึ่งปีของการประยุกต์ใช้ ธรรมชาติไม่แน่นอนและความละเอียดของเถ้าถ่านฝุ่นอาจอธิบายการละลายสูงของพวกเขาและในการเปิด , การตอบสนองอย่างรวดเร็ว ( ดิน Nieminen et al . , 2005 : perkiomaki และเปล่า , 2002 ; steenari et al . , 1999a ) แม้จะค่อนข้างต่ำธาตุองค์ประกอบของเถ้าที่ใช้เทียบค่า ( Augusto et al . , 2008 ) นอกจากนี้ ภาวะความเป็นกรดภายในของพื้นป่าอาจบัญชีสำหรับการตอบสนองที่สำคัญของมัน เพราะสัดส่วนขนาดใหญ่ของกรดจะถูกแทนที่ ความเข้มข้นที่เพิ่มขึ้นของค่าใช้จ่าย ( หรือกิจกรรม ) ในสารละลายเป็นด่างในพื้นป่า หลังจากเถ้าโปรแกรมได้ชื่นชอบขนาดใหญ่ Mass Effect ซึ่งนำไปสู่รูปธรรมของ H + ที่ดูดซับบนตราเว็บไซต์ที่เกิดขึ้นจากการเอารัดเอาเปรียบของกรดคาร์บอกซิลิก ( โดยใช้เทคนิค ) และฟีนอลิก ( CoH ) หมู่ฟังก์ชันที่ผิวของฮิวมิค และกรดฟุลวิค ( อีแวนส์ , 1989 )ความสัมพันธ์ระหว่างเถ้าโหลดและการเปลี่ยนแปลงในแต่ละความเข้มข้นของธาตุอาหารที่แตกต่างกันกับจลนศาสตร์เคมีและเวลาตั้งแต่สมัคร โพแทสเซียมในขี้เถ้าไม้รูปแบบเกลือละลายสูงและออกไซด์ ( steenari อัล . . . . . . . 1999b ) จึงรีบออกติดตามเหตุการณ์การตกตะกอน ( Nieminen et al . , 2005 ) ดังนั้น ป่าพื้น kexch เพิ่มความเข้มข้นของน้ำหนักอย่างรวดเร็วและต่อไปนี้เถ้าโหลด เนื่องจากการลดพลังงานของการดูดซับ ( มันกัด และมีขนาดค่อนข้างใหญ่ hydrated รัศมีไอออน ) , K + มีแนวโน้มแข่งขันน้อยลง เว็บไซต์แลกเปลี่ยน เมื่อเทียบกับขนาดเล็ก รัศมี อิออนบวก และ mg2 แคลเซียม + + ยกเว้น K + มีความเข้มข้นสูงมากค่าใช้จ่ายในการแก้ปัญหา ดังนั้น เราคาดว่าปริมาณเถ้า kexch ต่อไปนี้การลดลงภายในระยะเวลาศึกษาค่านิยมที่คล้ายคลึงกับการควบคุม อย่างไรก็ตาม ความแตกต่างในพื้นป่า kexch ความเข้มข้นของขี้เถ้าโหลดยังคงเพิ่มเติม หรือมีเสถียรภาพน้อยกว่าแปดปีการศึกษา มันเป็นไปได้ที่ค่อนข้างแน่น จักรยานของ K + โดยยืนช่วยรักษา กิจกรรม ในสารละลายดินให้อยู่ในระดับที่เพียงพอที่จะรักษาเริ่มต้นอย่างรวดเร็วจาก kexch . อย่างไรก็ตาม สัดส่วนของการแลกเปลี่ยนเว็บไซต์ที่ถูกครอบครองโดย K + ลดลงอย่างรวดเร็วตามที่ระบุโดยเปรียบระหว่างตำรับ K ของห้าปีต่อไปนี้โปรแกรม ในมือข้างหนึ่ง , CA เป็นฐานการชุกชุมมากที่สุดในขี้เถ้า ( Augusto et al , 2008 , ตารางที่ 1 ) รูปเด่นเป็นแคลเซียม คาร์บอเนต ( CaCO3 ) ซึ่งรูปแบบจากออกไซด์ ( CaO ) เมื่อขี้เถ้าถูกน้ำและคาร์บอนไดออกไซด์ ( steenari et al . 1999a ) , การละลายของแป้งเพิ่มขึ้นชี้แจงกับลดค่าพีเอช หมายความว่าของ CA จากการสกัดแป้งถูกเลื่อน ถ้าพีเอชในบริเวณใกล้เคียงของเถ้าฝุ่นละอองลดลงพอสมควร ( Nieminen et al 2005 : steenari et al . , 1999b ) บนมืออื่น ๆ , มก. ในเถ้าเป็นปัจจุบันส่วนใหญ่เป็นมิลลิกรัมออกไซด์ซึ่งมีเสถียรทางเคมี ( steenari et al . . . . . . . 1999a ) นอกจากนี้ เถ้า ความเข้มข้นของมก. โดยทั่วไปจะน้อยกว่าของ CA ( Jacobson E ล 2547 ) , มากกว่า 16 เท่า ในกรณีของการศึกษา ( ตารางที่ 1 ) ดังนั้น ปริมาณผลของเถ้ามาจาก แป้ง และ mgco3 น้อยกว่าขอบเขตเนื้อหา ( คนขุดถ่านหิน , 2006 ) และเกิดขึ้นมาหลายปี ( รี้ดและ atmough 2014 ) ในการศึกษาของเรา carxch และแคลเซียมอิ่มตัวในพื้นป่าเพิ่มขึ้นตลอดเวลาในการตอบสนองต่อความก้าวหน้าของการ ใช้แต่สุดการรักษาเริ่มแรกเกิดจากเถ้าเพิ่มขึ้นตามสัดส่วนที่สูงขึ้นในพื้นป่า caexch เมื่อเทียบกับที่สูงกว่าการรักษา เส้นแสดงความสัมพันธ์นี้ควบคุมพีเอชใน CA ปล่อยจากเถ้าอนุภาค ( steenari et al . , 1999a ) และภายใต้ 8 มิลลิกรัม ฮา T เถ้าการรักษา การเพิ่มพีเอชจะเริ่มลดอัตราการสลายตัวของคาร์บอเนตในเถ้า ลุดวิก et al . ( 2002 ) รายงานว่าส่วนใหญ่ของเพิ่ม CA จากเถ้าในขาตั้งไม้สนเยอรมัน ( Pinus sylvestris ) ยังพบในแบบฟอร์มลงในพื้นป่าเท่าที่สิบเก้าเดือน ตามโปรแกรม